, 王桥, 杨旻, 李静, 翟俊, 蔡明勇环境保护部卫星环境应用中心,北京 100094
China's ecological protection redlines: Evaluation framework and method of protection effect
HOUPeng, WANGQiao, YANGMin, LIJing, ZHAIJun, CAIMingyong收稿日期:2018-04-14
网络出版日期:2018-10-20
版权声明:2018《地理研究》编辑部《地理研究》编辑部 所有
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主旨聚焦：以生态系统类型构成和服务功能为内容主线,基于多维度时空尺度拓展定量评估生态保护红线对保障区域生态安全贡献度的思路,提出了生态保护成效评估框架和指标方法。
1 引言
中国自1956年建立鼎湖山自然保护区以来,历经60年的实践和发展,逐步形成了以自然保护区为核心,以风景名胜区、森林公园、地质公园、文化自然遗产为主要组成,重点生态功能区、生物多样性保护优先区为重要补充的自然保护地体系,成为国家生态安全基本骨架和重要节点[1]。但是,中国利用自然和保护自然的矛盾依然十分突出,以生态保护管理最为严格的国家级自然保护区为例,截至2015年全国已经建立的446个国家级自然保护区中人类活动总面积约2.86万km2,占国家级自然保护区总面积的2.95%,人类活动包括了采石场、工矿用地、能源设施、交通设施、旅游设施、养殖场、居民点、农业用地、道路等多种类型。为进一步加强生态保护,国家提出了划定并严守生态保护红线的重大战略,并提出了“生态功能不降低、面积不减少、性质不改变”的管控目标。应该说,生态保护红线是在自然保护区、重点生态功能区、风景名胜区、森林公园等诸多区域生态管理制度不断实践基础上,面对中国国土开发和生态保护的复杂关系,在继承和创新基础上提出的一种新型区域生态管控制度。特别是,随着一系列国家战略性文件和相关法律法规的出台,生态保护红线已经成为一种新型的区域生态管控制度体系,既包括管控空间划定、管护能力建设、生态状况监测、绩效考核评估等相关的监测评估技术方法体系,也包括综合利用法律、行政、财政、经济、科技等多种手段形成的综合管理制度体系。截至2017年底,京津冀地区和长江经济带有关省份以及宁夏回族自治区已经完成生态保护红线划定,海南省等省市结合“多规合一”也完成了生态保护红线的划定。如何开展生态保护红线业务化监管[2,3]和科学评估生态保护红线保护成效,服务于生态保护红线综合管理和保障区域生态安全,已经成为普遍关注的热点问题和国家生态保护红线综合管理的重大需求之一。近年,生态系统状况综合评估[4]和生态保护成效评估受到广泛关注。在国内,侯鹏等分析了不同类型自然保护地空间关系及其植被长势的变化[5]。张立伟等利用NPP与环境变量因子建立的因果关系法评估模型评估了全国4种生态系统服务功能的变化和保护效果[6]。张镱锂等基于NPP数据探讨了青藏高原自然保护区的保护成效[7]。杨道德等基于生态有效性和管理有效性两大类指标建立候鸟类自然保护区评估方法[8]。郑姚闽等建立了针对不同类型湿地自然保护区的指标体系对国家级湿地自然保护区保护成效进行了初步评估[9]并引起了部分****的关注、讨论和质疑[10]。邵全琴等从生态系统宏观结构、质量和服务等方面探讨了生态保护与建设工程在青海三江源地区的实施成效[11]。侯鹏等评估分析了自然保护地对保障生态空间和生态服务功能安全的贡献[1]。侯鹏等通过时空尺度拓展和多维时空对比分析探讨了国家重点生态功能区生态系统变化和保护成效[12,13]。在国外,保护成效评估主要是基于1945年Greenwood提出的匹配法展开[14]。近年来,Rodrigues等基于全球物种和保护区分布数据集开展空缺分析,发现全球自然保护地体系还是十分不健全[15]。Liira等评估分析了不同措施下爱沙尼亚Soomaa国家公园洪泛湿地草地的保护恢复成效[16]。Joppa等评估了全球359个自然保护地对全部物种多样性的保护成效,发现近半数的自然保护地能够实现物种丰富度和多度的有效保护[17]。Jenkins等评估分析发现美国保护地体系大部分位于西部与亟需保护的物种大多位于东南部的空间关系不一致,致使保护地未能很好地保护这些物种[18]。Willcock等对非洲生物多样性热点区域评估分析了保护区建立前后森林面积及固碳速率的变化[19]。
可以看出,现有的生态保护成效评估案例大多数聚焦在保护区域范围内的生态状况变化,而没有将保护区域和他所在的区域关联分析。究其原因,是因为忽略了建立保护区域的根本目的,即为了保障区域生态安全、改善区域生态状况和提升区域生态系统自我调节能力,进而支撑人类社会的可持续发展。因此,本文基于划定生态保护红线是为保障国家和区域生态安全的基本认知,以区域生态安全和改善区域生态状况为主要内容,耦合分析生态保护红线及其所在区域的相互关系,建立生态保护红线保护成效评估框架,提出具体的评估指标方法,选择海南省生态保护红线和广东省严格控制区为实证案例进行研究讨论。
2 生态保护红线成效评估框架、指标和方法
基于划定生态保护红线是为保障国家和区域生态安全的基本认知,围绕着生态保护红线“生态功能不降低、面积不减少、性质不改变”的管控目标,以生态保护红线对区域生态系统保护作用为主要出发点,研究生态保护成效评估框架和指标方法。评估以生态系统类型构成和生态系统服务功能为内容主线,通过多维度的时空尺度拓展,耦合分析生态保护红线内外、实施前后的生态状况变化,开展生态系统构成和服务功能变化的对比分析,综合评估生态保护红线对保障区域生态安全的贡献和改善区域生态状况的作用。进而,可以关联分析可能引起生态保护红线生态状况变化的管控政策、制度和其他间接驱动因素,评估政策实施成效评估。评估框架和总体思路如图1所示。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图1生态保护红线成效评估框架与总体思路
-->Fig. 1Evaluation framework of the effect of ecology protection redlines
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通过空间尺度拓展,将生态保护红线融入到所在的生态区域考虑,开展生态保护红线对于保障区域生态安全贡献的评估,重点考虑两个指标：保障自然生态安全空间的贡献度和保障生态系统服务功能安全的贡献度。① 保障自然生态安全空间贡献度的评估,重点考虑森林、草地、湿地等类型的自然生态系统,具体指标可以选择为：生态保护红线内的森林、草地、湿地等自然生态系统总面积占区域自然生态系统总面积的比例。② 保障生态系统服务功能安全贡献度的评估,重点考虑水源涵养、水土保持、生物多样性维持等生态系统调节服务功能,具体指标可以选择为：生态保护红线水源涵养量占区域水源涵养总量的比例、生态保护红线水土保持量占区域水土保持总量的比例、生态保护红线自然生境比例和人为干扰指数与区域总体情况的比较。
通过时间和空间尺度拓展,将生态保护红线划定前后的生态系统变化比较,以及生态保护红线内外生态系统变化情况的比较,开展生态保护红线改善区域生态状况的成效评估,重点考虑三个指标：自然生态空间保有率、生态系统质量改善、生态系统服务功能提升。① 自然生态空间保有率的评估,主要考虑森林、草地、湿地等类型的自然生态系统,具体指标可以选择为：生态保护红线内的森林、草地、湿地等自然生态系统总面积的比例。② 生态系统质量改善的评估,主要考虑陆地植被生态系统的长势,具体指标可以选择为：植被覆盖度或者相对生物量密度。③ 生态系统服务功能的提升,重点考虑水源涵养、水土保持、生物多样性维持等生态系统调节服务功能,具体指标可以选择为：生态保护红线水源涵养量的变化、生态保护红线水土保持量变化、生态保护红线自然生境比例和人为干扰指数变化。
3 生态保护红线保障区域生态安全的成效评估：以海南省为例
3.1 研究区概况与数据来源
2016年海南省发布的《关于划定海南省生态保护红线的通告》提出,生态保护红线包括陆域生态保护红线和近岸海域生态保护红线两部分。陆域生态保护红线具体有生物多样性保护、水源保护与水源涵养、水土保持、防洪调蓄等生态服务功能类保护红线区,以及海岸带生态敏感生态保护红线区、旅游功能保护生态保护红线区和其他生态保护红线区等,总面积11535 km2,占陆域面积33.5%。陆域生态保护红线分为Ⅰ类生态保护红线区和Ⅱ类生态保护红线区两个大类,包含11个功能区和23个功能亚区。近岸海域生态保护红线总面积8316.6 km2,占海南岛近岸海域总面积35.1%。以2013年环境一号、高分一号、Landsat TM、MODIS等多源遥感数据为主要数据源,定量提取生态系统类型数据和模拟主导生态服务功能,评估分析了生态保护红线域对保障海南岛自然生态空间和生态系统服务功能安全的贡献度。区域概况如图2所示。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图2海南岛生态保护红线空间位置及面积比例
-->Fig. 2Spatial distribution and construction of ecology protection redlines in Hainan Island
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3.2 保障区域自然生态空间的贡献度
2013年,森林、草地、水域和湿地等自然生态系统的总面积为23819.8 km2。生态保护红线自然生态系统面积比例为93.2%,占全岛自然生态系统总面积的比例为44.8%。其中,生态系统类型以森林为主,占81.9%,其次为水域、农田和草地,分别占6.2%、6.0%和5.1%。对比分析红线区内部和外部生态系统类型,红线区内森林生态系统、水域生态系统和草地生态系统占比远超红线区外,分别高出27.7%、4.0%和2.8%。从一、二类管控区域来看,一类管控区中森林生态系统和草地生态系统的比例更高,两者共占总面积的94.3%,比二类管控区高14.0%;由于重要湖泊和河流属于二类管控区,因此二类管控区中水体和湿地面积比例大于一类管控区。从不同类型生态红线区来看,生物多样性维护区和土壤保持区森林、草地所占比例大,均超过红线区面积的95.0%;其次为防风固沙区和水源涵养区,森林和草地生态系统占比分别为82.0%和75.3%;洪水调蓄区森林和草地生态系统占比为45.4%,但水域生态系统占比高,为33.0%;其他区森林和草地比例低,为23.2%,农田和建设用地比例相对较高,分别为65.0%和5.5%。生态保护红线生态系统类型构成如图3所示。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图3海南岛生态保护红线生态系统构成及其服务功能空间分布
-->Fig. 3Ecosystem construction and services of ecology protection redlines in Hainan Island
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3.3 保障区域生态系统服务功能安全的贡献度
3.3.1 水源涵养服务功能状况 基于降水贮存量法模拟生态系统水源涵养量,红线区内植被生态系统水源涵养量为521.2亿m3,占全岛水源涵养量的46.1%。红线区水源涵养量均值为47.4万m3/km2（其中一类管控区为51.7万m3/km2,二类管控区为43.4万m3/km2）,红线区外均值为31.6万m3/km2。与二类管控区相比,一类管控区水源涵养能力更高,水源涵养总量占红线区水源涵养量的53.0%。海南岛水源涵养生态保护红线面积2420.7 km2,占总面积的7.0%,主要分布在海南岛中部的黎母岭、五指山、吊罗山、霸王岭、尖峰岭等高山、中山地区,是海南岛重要水源地和南渡江、万泉河、昌化江等三大河流发源地。海南岛水源涵养红线区水源涵养量均值比整个红线区低5.9 m3/km2,水源涵养量占红线区的18.0%,占全省的8.4%。水源涵养生态保护红线水源涵养均量与整个红线区比相对较低,其主要原因为与占红线区面积69.5%的生物多样性维护红线区和土壤保持红线区相比,水源涵养生态保护红线森林覆盖率不高,且农田和水域面积较大（图3）。3.3.2 土壤保持服务功能状况 基于修正的通用水土流失方程（RUSLE）计算模拟海南岛生态系统土壤保持量。海南岛生态保护红线土壤保持量为2.2亿t,占全岛土壤保持量的69.8%。红线区内土壤保持量均值为19540 t/km2（一类管控区为24798 t/km2,二类管控区为15408 t/km2）,红线区外均值为4436 t/km2。生态保护红线内土壤保持量均值远远高于红线区外,是红线区外的4.5倍,并且一类管控区土壤保持量均值高于二类管控区9390 t/km2,一类管控区土壤保持能力更高。全省共划定土壤保持生态保护红线469个,面积3616.5 km2,占海南岛国土面积的10.5%,主要分布在海南岛中南部五指山、黎母岭、霸王岭、马咀岭、吊罗山、尖峰岭等高山、中山和部分坡度较陡的低山、丘陵地区。土壤保持红线区土壤保持均值为24 899万t/km2,高于全岛生态保护红线土壤保持量均值,也高于一类管控区土壤保持量均值,土壤保持总量占生态保护红线的40.2%,占全省的28.0%（图3）。
3.3.3 生物多样性维持功能状况 利用生态系统构成和生态系统景观破碎化程度来间接反映区域生物多样性维护功能。通过对生态系统构成的分析,可以得到生物多样性维护红线区森林和草地生态系统覆盖率高,达到95.8%,农田和聚落的面积仅占2.4%和0.2%。海南岛共有生物多样性维护生态保护红线428个,面积4403.1 km2,占海南岛国土面积的12.8%,主要分布在海南岛中部山区的热带雨林、季雨林和山地常绿阔叶林等生物多样性丰富地区、沿海红树林集中分布区以及北部海口羊山地区的湿地分布区。从景观指数来看,生态保护红线一类管控区内生态系统斑块密度为1.48个/km2,二类管控区内密度为3.45个/km2,说明生态保护红线一类管控区生态系统完整性优于二类管控区。生物多样性维护红线区自然生态系统的景观破碎化程度为0.93个/km2,显著小于其他类型红线区。与其他类型红线区相比,生物多样性维护功能区自然生态系统完整性好。海南岛2013年整体人类干扰指数为0.46,各县市中心、沿海等地区人工建设用地面积广布,人类扰动程度明显高于其他地区。生态保护红线内人类干扰指数均值为0.36（其中一类管控区为0.34,二类管控区为0.38）,一类管控区人类干扰指数低于二类管控区。相比红线区内的人类扰动程度,红线区外平均人类扰动指数为0.49,比红线区内高0.13（图3）。
4 生态保护红线改善区域生态状况的成效评估：以广东省为例
4.1 研究区概况与数据来源
2006年《广东省环境保护规划（2006-2020）》设定了严格控制区。其中,陆域严格控制区总面积32320 km2,占全省陆地面积的18.0%,主要包括两类区域：一是自然保护区、典型原生生态系统、珍稀物种栖息地、集中式饮用水源地及后备水源地等具有重大生态服务功能价值的区域;二是水土流失极敏感区、重要湿地区、生物迁徙洄游通道与产卵索饵繁殖区等生态环境极敏感区域。近岸海域严格控制区总面积约959.9 km2,占全省近岸海域面积的13.7%,包括海洋自然保护区、珍稀濒危海洋生物保护区和红树林保护区等区域。以2000-2013年的环境一号、Landsat TM、MODIS等多源遥感数据为主要数据源,定量提取生态系统类型数据和模拟主导生态服务功能,利用全国生态环境十年变化（2000-2010年）遥感调查与评估项目关于生态系统质量的成果数据,综合评估分析了陆域严格控制区对自然生态空间保有率、生态系统质量改善、生态系统服务功能提升的保障作用。研究区域见图4。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图4广东省陆域严格控制区分布及其生态系统类型构成
-->Fig. 4Spatial distribution and ecosystem construction of strict control region in Guangdong province
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4.2 区域自然生态空间保护作用
2013年,森林、草地、湿地等自然生态系统组成的广东省自然生态空间总面积为12.50万km2,占广东省域总面积的72.0%。陆域严格控制区内,森林、草地和湿地等自然生态系统总面积为2.76万km2,占陆域严格控制区总面积的92.9%,即自然生态空间保有率为92.9%,保护了广东省22.1%的自然生态空间,对保护广东省自然生态空间发挥着重要作用（图4）。其中,森林生态系统的比例最高,占陆域严格控制区总面积的85.5%,保护了广东省24.3%的森林生态空间。2000-2013年,广东省严控区内森林、灌丛、草地和湿地等构成的自然生态空间由2.75万km2增加为2.76万km2。自2005年陆域严格控制区划定实施之后,自然生态空间增加了126.48 km2,对2000-2013年自然生态空间保有率增加的贡献度达到95%。可以看出,陆域严格控制区的划定与实施,对于区域自然生态空间保护和增长发挥着重要的作用,保护成效显著。4.3 区域生态系统质量改善作用
2000-2013年,陆域严格控制区的陆表植被总体长势表现为有所改善,即生态系统质量呈现出改善的趋势特征（图5）。2000-2005年,陆域严格控制区陆表植被长势和质量改善特征与2000-2013年的总体改善特征相似,且改善幅度也基本相同。但是,在2005年陆域严格控制区划定之后,陆表植被长势和质量总体改善的趋势特征明显增强,即陆表植被长势和质量总体改善的幅度明显增强,线性变化趋势系数由0.0008增加为0.0014,增长幅度达到75%。可以看出,陆域严格控制区的划定与实施,对于区域生态系统质量的改善发挥着重要的作用,保护成效显著（图5）。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图52000-2013年广东省陆域严格控制区陆表植被长势变化统计特征
y0方程、y1方程、y2方程分别为2000-2013年、2000-2005年、2006-2013年的线性变化趋势线
-->Fig. 5Characteristics of vegetation growth in strict control region of Guangdong province from 2000 to 2013
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4.4 区域生态系统服务功能提升作用
4.4.1 水源涵养服务功能状况 2013年,广东省陆域严格控制区内的生态系统水源涵养总量为1.24×1010 m3,生态系统单位面积的水源涵养量为4.2×105 m3/km2,森林和草地等自然生态系统为水源涵养主体（图6）。2000-2013年期间,生态系统单位面积水源涵养量显著增加,净增加量为0.68×105 m3/km2。自2005年陆域严格控制区划定实施后,生态系统单位面积水源涵养量增加了0.55×105 m3/km2,对2000-2013年生态系统单位面积水源涵养服务能力提升的贡献度达到80.1%。与2005年相比,单位面积水源涵养量增加了15.0%,水源涵养服务功能显著提升。而在严控区外部,2000-2013年间,生态系统单位面积水源涵养量净增加量为0.37×105 m3/km2,明显低于严控区内部净增加量。自2005年陆域严格控制区划定实施之后,生态系统单位面积水源涵养量增加了0.38×105 m3/km2,远不如严控区内部提升明显。可以看出,陆域严格控制区的划定与实施,对于区域生态系统水源涵养服务功能的提升发挥着重要的作用,保护成效显著。
显示原图|下载原图ZIP|生成PPT图6广东省严格控制区水源涵养和土壤保持服务功能变化
-->Fig. 6Change of water conservation service and soil and water conservation service of strict control region in Guangdong province
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4.4.2 土壤保持功能状况 2013年,广东省严格控制区生态系统土壤保持总量为0.76亿 t,单位面积土壤保持量为2.582 t/km2,森林和草地生态系统是土壤保持的主体（图6）。2000-2013年期间,生态系统单位面积土壤保持量显著增加,净增加量为0.507 t/km2。自2005年陆域严格控制区划定实施之后,生态系统单位面积土壤保持量增加0.285 t/km2,对2000-2013年生态系统单位面积土壤保持服务能力提升的贡献度达到56.2%。与2005年相比,单位面积土壤保持量增加12.4%,土壤保持服务功能显著提升。而在严控区外部,2000-2013年间,生态系统单位面积土壤保持量净增加量为0.321 t/km2,明显低于严控区内部净增加量。自2005年陆域严格控制区划定实施之后,生态系统单位面积土壤保持量增加了0.224 t/km2,不如严控区内部提升明显。可以看出,陆域严格控制区的划定与实施,对于区域生态系统土壤保持服务功能的提升发挥着重要的作用,保护成效显著。
5 结论与讨论
基于生态保护红线是国家和区域生态安全底线和生命线的基本认知,提出了生态保护成效评估框架和指标方法,以海南省生态保护红线和广东省严格控制区为应用案例进行了应用分析。可以看出生态保护红线划定和实施对保障区域自然生态空间、改善区域生态系统质量和提升区域生态系统服务功能,均发挥着重要的作用。以海南省生态保护红线为例的成效评估可以看出,生态保护红线对保障自然生态安全空间的贡献度为44.8%,对保障水源涵养和土壤保持服务功能安全的贡献度分别为46.1%和69.8%。以广东省严控区为例的成效评估可以看出,自然生态空间保有率增加的贡献度达到95%,生态系统质量改善的增长幅度贡献达到75%,对水源涵养和土壤保持服务能力提升的贡献度分别达到82.4%和54.6%。本文提出的生态保护红线评估框架是以生态系统管控目标为导向,一是从生态系统自身属性角度提出了以改善区域生态状况和提高区域生态系统自我调节能力为生态保护和恢复的最终目标,二是从支撑社会可持续发展角度提出了保障区域生态安全为生态保护与管理的最终目标。评估框架与方法通过多维度时空尺度外延,将生态保护红线生态状况放在大的区域空间和长的时间尺度去考虑,耦合分析生态保护红线内外、实施前后的生态状况变化,以生态系统类型构成和生态系统服务功能为内容主线,通过海南省生态保护红线和广东省严格控制区的案例分析证明,该框架可以较好地应用于生态保护红线的成效评估。由于生态保护红线是区域生态系统综合管理的新尝试,评估框架中提到的可能引起生态保护红线生态状况变化的管控政策、制度和其他间接驱动因素等方面的关联分析,需要进一步实例验证。同时,仍然有科学问题需要进一步探索和研究：① 如何做到精细化的生态保护红线保护成效评估,即定量解析不同原因对区域生态变化的驱动效应,进而识别生态保护管理对区域生态变化的驱动效应,是一个将人与自然综合在一起的复杂科学命题。这是因为,区域生态系统变化是多重人为因素和自然因素共同驱动的结果,包括但不局限于社会、人口、经济、教育等多重生态保护政策实施,自然保育与生态修复工程实施,以及气象、水文等自然条件的变化驱动。② 如何做到精细化的生态保护红线生态状况评估,也是一个极具有挑战性的科学命题。这是因为,生态保护红线将会分布在全国各个自然地理区域并具有显著地理地带性差异,这种显著的地理地带性差异和不同类型生态系统类型使得生态过程异常复杂,甚至难以用简单的生态过程模型描述。因此,迫切需要基于生态保护红线位于的地理地带性规律,结合不同生态系统类型及主要构成,建立基于生态过程的生态评估模型集以及模型参数集;耦合人与自然互动过程,构建自然和人类活动双驱动的生态变化模拟模型,实现驱动过程模拟、原因解析和管控政策评估分析。
致谢：感谢海南省环境科学研究院高级工程师穆晓东、广东省环境科学研究院教授级高级工程师肖荣波和庄长伟博士、中国科学院地理科学与资源研究所副研究员曹巍在此次研究过程中给予的帮助和支持。
The authors have declared that no competing interests exist.
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| [4] | . 自然生态系统中的所有生物和非生物都具有双重属性,既是生态系统不可或缺的组成部分,也是人类社会可持续发展的基础资源。客观准确地评估生态系统状况,不仅是生态系统生态学所面临的一个科学问题,更是人类可持续发展所面临的一个生态系统综合管理问题。如何客观全面地评估生态系统现状、变化和趋势,是生态学领域研究的热点和难点之一,成为关系着人类社会可持续发展的关键性命题之一。根据当前国内外研究主要成果,从生态系统综合评估的概念和内涵、框架模式和主要内容、发展趋势和挑战等三个方面,梳理和分析了生态系统综合评估的研究进展。基于＂社会—经济—自然＂复合生态系统角度和社会与生态系统的互动过程,综述了生态系统管理、生态系统服务、生态资产等概念和内涵,讨论和梳理了三者之间的关系。对相关国际组织和政府实施的全球、区域、国家等不同尺度的生态系统综合评估,分析归纳为＂生态压力—政策响应＂、＂生态系统服务—人类福祉＂、＂服务价值—自然益惠＂、＂综合状况—变化趋势＂等四种评估框架模式。但是,面对多元、综合、复杂、开放的生态系统,基于生态系统与人类社会交互关系的评估框架及相关理论研究、生态系统综合评估指标和方法体系构建、观测技术方法集成和数据同化、时空尺度选择和确定的协同等科学问题,将会成为今后生态系统综合评估发展趋势和挑战。 . 自然生态系统中的所有生物和非生物都具有双重属性,既是生态系统不可或缺的组成部分,也是人类社会可持续发展的基础资源。客观准确地评估生态系统状况,不仅是生态系统生态学所面临的一个科学问题,更是人类可持续发展所面临的一个生态系统综合管理问题。如何客观全面地评估生态系统现状、变化和趋势,是生态学领域研究的热点和难点之一,成为关系着人类社会可持续发展的关键性命题之一。根据当前国内外研究主要成果,从生态系统综合评估的概念和内涵、框架模式和主要内容、发展趋势和挑战等三个方面,梳理和分析了生态系统综合评估的研究进展。基于＂社会—经济—自然＂复合生态系统角度和社会与生态系统的互动过程,综述了生态系统管理、生态系统服务、生态资产等概念和内涵,讨论和梳理了三者之间的关系。对相关国际组织和政府实施的全球、区域、国家等不同尺度的生态系统综合评估,分析归纳为＂生态压力—政策响应＂、＂生态系统服务—人类福祉＂、＂服务价值—自然益惠＂、＂综合状况—变化趋势＂等四种评估框架模式。但是,面对多元、综合、复杂、开放的生态系统,基于生态系统与人类社会交互关系的评估框架及相关理论研究、生态系统综合评估指标和方法体系构建、观测技术方法集成和数据同化、时空尺度选择和确定的协同等科学问题,将会成为今后生态系统综合评估发展趋势和挑战。 |
| [5] | . 国家生态保护重要区域植被长势对于维持区域生态系统结构和功能的稳定性至关重要。以国家重点生态功能区、国家重要生态功能区、国家生物多样性保护优先区和国家级自然保护区等四类生态保护重要区域为研究区,选取年累积NDVI作为指示因子,监测评估了1998-2007年间国家生态保护重要区域的植被长势特征。结果表明:(1)国家生态保护重要区域总面积为536.59万km<sup>2</sup>,占全国陆地国土面积的55.89%。国家生物多样性保护优先区与国家重点生态功能区、国家重要生态功能区的重叠面积较大,分别占到相应生态功能区总面积的53.36%和50.20%。国家级自然保护区与其他三种类型区域的空间叠加关系较好,尤其与国家重点生态功能区,重叠面积占国家级自然保护区总面积的75.10%。国家重点生态功能区和国家重要生态功能区的重叠面积分别占各自面积的63.73%和39.15%。(2)对于植被长势总体状况,国家生态保护重要区域中东部的植被状况好于西部。植被状况较差的区域面积为10.59%,植被状况一般的区域面积为29.59%,植被状况好的区域面积为23.44%,植被状况较好的区域面积为36.39%。国家级自然保护区和生物多样性保护优优先区的植被状况好于国家重要生态功能区和国家重点生态功能区。国家级自然保护区的空间分布差异最大。(3)对于植被长势变化趋势,国家生态保护重要区域的植被状况整体呈现出变好趋势。62.39%区域面积的植被状况较为稳定,22.69%区域面积的植被状况呈现出变好趋势,14.93%区域面积的植被状况呈现出变差趋势。国家重要生态功能区的植被变好趋势最为明显,其次为国家生物多样性保护优先区。国家生物多样性保护优先区的植被变化趋势空间差异最大,国家级自然保护区的植被变化趋势空间差异最小。 . 国家生态保护重要区域植被长势对于维持区域生态系统结构和功能的稳定性至关重要。以国家重点生态功能区、国家重要生态功能区、国家生物多样性保护优先区和国家级自然保护区等四类生态保护重要区域为研究区,选取年累积NDVI作为指示因子,监测评估了1998-2007年间国家生态保护重要区域的植被长势特征。结果表明:(1)国家生态保护重要区域总面积为536.59万km<sup>2</sup>,占全国陆地国土面积的55.89%。国家生物多样性保护优先区与国家重点生态功能区、国家重要生态功能区的重叠面积较大,分别占到相应生态功能区总面积的53.36%和50.20%。国家级自然保护区与其他三种类型区域的空间叠加关系较好,尤其与国家重点生态功能区,重叠面积占国家级自然保护区总面积的75.10%。国家重点生态功能区和国家重要生态功能区的重叠面积分别占各自面积的63.73%和39.15%。(2)对于植被长势总体状况,国家生态保护重要区域中东部的植被状况好于西部。植被状况较差的区域面积为10.59%,植被状况一般的区域面积为29.59%,植被状况好的区域面积为23.44%,植被状况较好的区域面积为36.39%。国家级自然保护区和生物多样性保护优优先区的植被状况好于国家重要生态功能区和国家重点生态功能区。国家级自然保护区的空间分布差异最大。(3)对于植被长势变化趋势,国家生态保护重要区域的植被状况整体呈现出变好趋势。62.39%区域面积的植被状况较为稳定,22.69%区域面积的植被状况呈现出变好趋势,14.93%区域面积的植被状况呈现出变差趋势。国家重要生态功能区的植被变好趋势最为明显,其次为国家生物多样性保护优先区。国家生物多样性保护优先区的植被变化趋势空间差异最大,国家级自然保护区的植被变化趋势空间差异最小。 |
| [6] | . 将生态系统服务保护纳入到传统的以保护区为基础的自然保护之中是生态保护研究的新领域。利用综合指标方法,分析了中国从2000-2010年的4种生态系统服务时空变化特征;并对中国的七大生态保护和恢复区域的服务空间保护成效进行评价,提出了国家尺度上的生态系统服务保护优先性分级。主要结论为:1中国的生态系统服务自西北向东南逐渐增加,显著增加区主要分布在黄土高原地区,显著减少区主要分布在东北及华北地区。黄土高原的生态系统服务提高主要是农田向草地和林地、草地向林地的转换引的;华北地区的降低主要是耕地的减少以及人工用地的增加引起的;东北地区是由于林地向耕地草地、耕地向湿地与人工用地的转换引起的。2七大生态保护和恢复区的生态系统服务均为增加趋势而且显著增加面积大于减少面积;显著增加面积最大的为三北防护林工程区、最小的为重点生态功能区;显著减少最大为重要生态功能区、最小的为三北防护林工程区。而且,对服务的保护成效在重要生态功能区最高,其次为天然林保护工程区,其余区域均小于全国平均水平。3提出的生态系统服务保护优先性等级中,极高级别占到了国土面积的26.18%,保护的生态系统服务量占到全国总量的64.19%,保护成效为全国平均水平的2.47倍。 . 将生态系统服务保护纳入到传统的以保护区为基础的自然保护之中是生态保护研究的新领域。利用综合指标方法,分析了中国从2000-2010年的4种生态系统服务时空变化特征;并对中国的七大生态保护和恢复区域的服务空间保护成效进行评价,提出了国家尺度上的生态系统服务保护优先性分级。主要结论为:1中国的生态系统服务自西北向东南逐渐增加,显著增加区主要分布在黄土高原地区,显著减少区主要分布在东北及华北地区。黄土高原的生态系统服务提高主要是农田向草地和林地、草地向林地的转换引的;华北地区的降低主要是耕地的减少以及人工用地的增加引起的;东北地区是由于林地向耕地草地、耕地向湿地与人工用地的转换引起的。2七大生态保护和恢复区的生态系统服务均为增加趋势而且显著增加面积大于减少面积;显著增加面积最大的为三北防护林工程区、最小的为重点生态功能区;显著减少最大为重要生态功能区、最小的为三北防护林工程区。而且,对服务的保护成效在重要生态功能区最高,其次为天然林保护工程区,其余区域均小于全国平均水平。3提出的生态系统服务保护优先性等级中,极高级别占到了国土面积的26.18%,保护的生态系统服务量占到全国总量的64.19%,保护成效为全国平均水平的2.47倍。 |
| [7] | . 在青藏高原选择11个代表性自然保护区,基于高寒草地植被净初级生产力(Net Primary Production,简写NPP)变化过程数据,比较分析了自然保护区与其相邻等面积区域的NPP变化差异;采用样区对比法,在自然保护区内外选取21组对比样区,比较自然保护区建立前后及其内外的生态状况,评估了自然保护区的保护成效。研究表明:1.1982-2009年间,82%的代表性自然保护区NPP比保护区周邻区域及青藏高原的平均水平低,反映了自然保护区的生态系统状况更为脆弱;2.在代表性自然保护区中,曼则塘自然保护区的NPP增长趋势最为明显,塔什库尔干野生动物自然保护区的NPP增长趋势最弱;除色林错自然保护区外,以草甸和湿地为主的自然保护区NPP增速明显高于以草原与荒漠草地为主的自然保护区;3.代表性样区的研究发现:1自然保护区内76%以上的样区和国家级保护区内82%以上的样区NPP增加幅度明显高于保护区外对应样区的增幅;2取得明显保护效果的有中昆仑、长沙贡玛、若尔盖和色林错等自然保护区;曼则塘自然保护区的东南部边缘地区和塔什库尔干野生动物自然保护区的北部边缘地区的效果不明显,可能与保护区及其周邻地区人类扰动增强密切相关;3高寒草甸类型自然保护区的保护效果最为显著,高寒草原类型自然保护区的保护效果较差。本研究展示了样区对比法在评估大区域生态变化中所具有的独特优势,其关键在于科学设计样区并进行合理的空间抽样。 . 在青藏高原选择11个代表性自然保护区,基于高寒草地植被净初级生产力(Net Primary Production,简写NPP)变化过程数据,比较分析了自然保护区与其相邻等面积区域的NPP变化差异;采用样区对比法,在自然保护区内外选取21组对比样区,比较自然保护区建立前后及其内外的生态状况,评估了自然保护区的保护成效。研究表明:1.1982-2009年间,82%的代表性自然保护区NPP比保护区周邻区域及青藏高原的平均水平低,反映了自然保护区的生态系统状况更为脆弱;2.在代表性自然保护区中,曼则塘自然保护区的NPP增长趋势最为明显,塔什库尔干野生动物自然保护区的NPP增长趋势最弱;除色林错自然保护区外,以草甸和湿地为主的自然保护区NPP增速明显高于以草原与荒漠草地为主的自然保护区;3.代表性样区的研究发现:1自然保护区内76%以上的样区和国家级保护区内82%以上的样区NPP增加幅度明显高于保护区外对应样区的增幅;2取得明显保护效果的有中昆仑、长沙贡玛、若尔盖和色林错等自然保护区;曼则塘自然保护区的东南部边缘地区和塔什库尔干野生动物自然保护区的北部边缘地区的效果不明显,可能与保护区及其周邻地区人类扰动增强密切相关;3高寒草甸类型自然保护区的保护效果最为显著,高寒草原类型自然保护区的保护效果较差。本研究展示了样区对比法在评估大区域生态变化中所具有的独特优势,其关键在于科学设计样区并进行合理的空间抽样。 |
| [8] | . 建立自然保护区是对生物多样性及其生境最直接、最有效的保护措施,构建一套科学、完整的国家级自然保护区保护成效评估指标体系,对促进国家级自然保护区的有效管理和宏观决策具有重要的意义。截止2014年3月,我国已建立407个国家级自然保护区,其中野生动物类型105个。尽管国家已投入大量的人力、物力和财力,但目前仍不清楚这些国家级自然保护区的保护成效如何,故很有必要对国家级自然保护区保护成效开展评估。基于保护目标物种,以10a为时间尺度,采用集成分析法、专家咨询法和示范研究法,率先构建了我国候鸟类型国家级自然保护区(第一保护对象为候鸟的野生动物类型国家级自然保护区)保护成效评估框架和指标体系,并用层次分析法(AHP)法对指标进行赋分。评估框架包含1个目标层、2个系统层(生态有效性评估,分值占60%;管理有效性评估,分值占40%)、9个因素层、36个指标层,另增加人为影响赋分区(-12分-+8分)。其中,生态有效性评估包含代表性、适宜性、稀有性、多样性、完整性共5个因素层及15个指标层;管理有效性评估包含管理对象、管理行动、管理保障、管理效果共4个因素层及21个指标层。为进一步验证与完善评估指标体系的科学性和可操作性,我们以青海湖国家级自然保护区和湖南东洞庭湖国家级自然保护区为案例进行了研究。结果表明:该评估指标体系具有良好的科学性和可操作性。近10年,青海湖国家级自然保护区在针对保护目标物种种群动态与生境的科研监测、宣传教育、野外巡护、社区共管方面的保护成效较好,但快速发展的生态旅游对候鸟的活动造成了一定的影响,建议加强生态旅游管理;湖南东洞庭湖国家级自然保护区在针对候鸟的宣传教育、野外巡护方面的保护成效较好,但土地管理权属的混乱使候鸟的生境遭到一定的破坏,建议进一步争取土地所有权和落实管理权,并通过发展生态旅游来提高当地居民收入,达到减少人为影响与恢复候鸟生境的目的。 . 建立自然保护区是对生物多样性及其生境最直接、最有效的保护措施,构建一套科学、完整的国家级自然保护区保护成效评估指标体系,对促进国家级自然保护区的有效管理和宏观决策具有重要的意义。截止2014年3月,我国已建立407个国家级自然保护区,其中野生动物类型105个。尽管国家已投入大量的人力、物力和财力,但目前仍不清楚这些国家级自然保护区的保护成效如何,故很有必要对国家级自然保护区保护成效开展评估。基于保护目标物种,以10a为时间尺度,采用集成分析法、专家咨询法和示范研究法,率先构建了我国候鸟类型国家级自然保护区(第一保护对象为候鸟的野生动物类型国家级自然保护区)保护成效评估框架和指标体系,并用层次分析法(AHP)法对指标进行赋分。评估框架包含1个目标层、2个系统层(生态有效性评估,分值占60%;管理有效性评估,分值占40%)、9个因素层、36个指标层,另增加人为影响赋分区(-12分-+8分)。其中,生态有效性评估包含代表性、适宜性、稀有性、多样性、完整性共5个因素层及15个指标层;管理有效性评估包含管理对象、管理行动、管理保障、管理效果共4个因素层及21个指标层。为进一步验证与完善评估指标体系的科学性和可操作性,我们以青海湖国家级自然保护区和湖南东洞庭湖国家级自然保护区为案例进行了研究。结果表明:该评估指标体系具有良好的科学性和可操作性。近10年,青海湖国家级自然保护区在针对保护目标物种种群动态与生境的科研监测、宣传教育、野外巡护、社区共管方面的保护成效较好,但快速发展的生态旅游对候鸟的活动造成了一定的影响,建议加强生态旅游管理;湖南东洞庭湖国家级自然保护区在针对候鸟的宣传教育、野外巡护方面的保护成效较好,但土地管理权属的混乱使候鸟的生境遭到一定的破坏,建议进一步争取土地所有权和落实管理权,并通过发展生态旅游来提高当地居民收入,达到减少人为影响与恢复候鸟生境的目的。 |
| [9] | . <p>在编委会和编辑部的共同努力下, 在广大作者的热情支持下, 2011年《科学通报》中、英文版取得了较大的进步. 在此我向编委会和编辑部全体成员以及广大关心支持《科学通报》的科学工作者表示衷心的感谢, 并致以新年的问候.</p> . <p>在编委会和编辑部的共同努力下, 在广大作者的热情支持下, 2011年《科学通报》中、英文版取得了较大的进步. 在此我向编委会和编辑部全体成员以及广大关心支持《科学通报》的科学工作者表示衷心的感谢, 并致以新年的问候.</p> |
| [10] | . 对《中国国家级湿地自然保护区保护成效初步评估》一文中使用的方法、数据和结论进行了分析, 发现作者建立的湿地自然保护区保护成效评估方法存在多方面的缺陷, 主要包括没有区分人为因素的影响和自然生态系统的变化, 评价因子缺乏与湿地的核心功能和保护目标的相关性. 同时, 在数据的来源和可靠性方面也存在一些问题. 文章的重要结论没有任何的验证, 结果自相矛盾. 基于以上种种不足, 作者在文中所做出的占总面积 79%的中国国家级湿地保护区保护成效为差的结论不具可靠性. . 对《中国国家级湿地自然保护区保护成效初步评估》一文中使用的方法、数据和结论进行了分析, 发现作者建立的湿地自然保护区保护成效评估方法存在多方面的缺陷, 主要包括没有区分人为因素的影响和自然生态系统的变化, 评价因子缺乏与湿地的核心功能和保护目标的相关性. 同时, 在数据的来源和可靠性方面也存在一些问题. 文章的重要结论没有任何的验证, 结果自相矛盾. 基于以上种种不足, 作者在文中所做出的占总面积 79%的中国国家级湿地保护区保护成效为差的结论不具可靠性. |
| [11] | . 基于生态系统结构—服务动态过程趋势分析,针对生态保护与建设工程预期目标,构建了由生态系统结构、质量、服务及其变化因素构成的生态成效评估指标体系,研究发展野外观测、遥感监测和生态过程定量模拟一体化的监测评估技术体系,评估了三江源生态保护和建设一期工程的生态成效.结果表明:工程实施8年以来,三江源区宏观生态状况趋好但尚未达到1970s比较好的生态状况,草地持续退化趋势得到初步遏制但难以达到预期“草地植被盖度提高平均20％～40％”的目标,水体与湿地生态系统整体有所恢复,生态系统水源涵养和流域水供给能力提高,区域水源涵养量达到了增加13.20亿m3目标;重点工程区内生态恢复程度好于非工程区,除了气候影响以外,工程的实施对促进植被恢复具有明显而积极的作用;然而,草地退化局面没有获得根本性扭转,工程实施尚未遏制土壤水蚀增加趋势,一期工程局部性和初步性特点突显出三江源区生态保护任务的长期性和艰巨性. . 基于生态系统结构—服务动态过程趋势分析,针对生态保护与建设工程预期目标,构建了由生态系统结构、质量、服务及其变化因素构成的生态成效评估指标体系,研究发展野外观测、遥感监测和生态过程定量模拟一体化的监测评估技术体系,评估了三江源生态保护和建设一期工程的生态成效.结果表明:工程实施8年以来,三江源区宏观生态状况趋好但尚未达到1970s比较好的生态状况,草地持续退化趋势得到初步遏制但难以达到预期“草地植被盖度提高平均20％～40％”的目标,水体与湿地生态系统整体有所恢复,生态系统水源涵养和流域水供给能力提高,区域水源涵养量达到了增加13.20亿m3目标;重点工程区内生态恢复程度好于非工程区,除了气候影响以外,工程的实施对促进植被恢复具有明显而积极的作用;然而,草地退化局面没有获得根本性扭转,工程实施尚未遏制土壤水蚀增加趋势,一期工程局部性和初步性特点突显出三江源区生态保护任务的长期性和艰巨性. |
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| [13] | . Ecosystem services have become one of the core elements of ecosystem management and evaluation. As a key area of ecosystem services and for maintaining national ecological security, ecosystem changes and implementation effect evaluation are important in national key ecological function zones, for promoting the main function zone strategy and for improving the construction of an ecological civilization. This article studies the ecological zone of a tropical rainforest region in the central mountain area of Hainan Island, China. Multi-source satellite data and ground observation statistics are analyzed with geo-statistics method and ecological assessment model. The core analysis of this paper includes ecosystem patterns, quality and services. By means of spatial and temporal scale expansion and multidimensional space-time correlation analysis, the trends and stability characteristics of ecosystem changes are analyzed, and implementation effect evaluation is discussed. The analysis shows a variety of results. The proportion of forest area inside the ecological zone was significantly higher than the average level in Hainan Island. During 1990 2013, settlement gradually increased inside the ecological zone. After implementation of the zone in 2010, human activity intensity increased, with the main land use being urban construction and land reclamation. Water conservation in the ecological function zone was higher than that outside the zone. In general, it increased slightly, but had obvious fluctuations. Soil conservation inside the zone was also better than that outside. However, it demonstrated dramatic fluctuations and relatively poor stability during 1990 2013. The human disturbance index inside the zone was significantly lower than that outside, and had a lower biodiversity threat level. Especially in 2010 2013, the increased range of the human disturbance index inside the zone was significantly less than that outside. |
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| [15] | . An important constraint on the processes governing the geodynamo--the flow in the outer core responsible for generating Earth's magnetic field--is the duration of geomagnetic polarity reversals; that is, how long it takes for Earth's magnetic field to reverse. It is generally accepted that Earth's magnetic field strength drops to low levels during polarity reversals, and the field direction progresses through a 180 degrees change while the field is weak. The time it takes for this process to happen, however, remains uncertain, with estimates ranging from a few thousand up to 28,000 years. Here I present an analysis of the available sediment records of the four most recent polarity reversals. These records yield an average estimate of about 7,000 years for the time it takes for the directional change to occur. The variation about this mean duration is not random, but instead varies with site latitude, with shorter durations observed at low-latitude sites, and longer durations observed at mid- to high-latitude sites. Such variation of duration with site latitude is predicted by simple geometrical reversal models, in which non-dipole fields are allowed to persist while the dipole decays through zero and then builds in the opposite direction, and provides a constraint on numerical dynamo models. |
| [16] | . A key challenge of conservation management in seminatural grasslands is to find ecologically cost-effective management regimes which will maintain the ecological functionality and biodiversity of a community. We studied changes in the plant functional trait composition and diversity of the flooded meadow in the 6-year field experiment in Soomaa National Park, Estonia. Five management regimes were introduced: traditional (cutting with a scythe and hay removal), mowing (machine cutting and hay removal), mulching (machine cutting without hay removal), spring burning and unmanaged control. Unmanaged and burned plots differed from cut plots due to their higher percentage of grasses and sedges, and of C-strategists, and by lower percentage of trampling- and grazing-tolerant species, erosulate species, and vegetatively mobile guerrilla species. Removal of litter enhanced rosette species and winter-green species. Traditional management increased the compositional variability among plots. Species richness remained almost constant in burned plots, and fluctuated in unmanaged plots, while in all cut plots there was a significant increase in species richness. Within cutting treatments, richness increased relatively more in the plots that were cut by a machine. Results from the 6-year field experiment suggest that mulching is the most cost-effective management regime in floodplain meadows, but only in combination with mowing (cutting with removal of the hay crop) every second or third year, providing the best management practice in the long run. |
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| [18] | . Because habitat loss is the main cause of extinction, where and how much society chooses to protect is vital for saving species. The United States is well positioned economically and politically to pursue habitat conservation should it be a societal goal. We assessed the US protected area portfolio with respect to biodiversity in the country. New synthesis maps for terrestrial vertebrates, freshwater fish, and trees permit comparison with protected areas to identify priorities for future conservation investment. Although the total area protected is substantial, its geographic configuration is nearly the opposite of patterns of endemism within the country. Most protected lands are in the West, whereas the vulnerable species are largely in the Southeast. Private land protections are significant, but they are not concentrated where the priorities are. To adequately protect the nation's unique biodiversity, we recommend specific areas deserving additional protection, some of them including public lands, but many others requiring private investment. |
| [19] | . Abstract Agricultural expansion has resulted in both land use and land cover change (LULCC) across the tropics. However, the spatial and temporal patterns of such change and their resulting impacts are poorly understood, particularly for the presatellite era. Here, we quantify the LULCC history across the 33.902million ha watershed of Tanzania's Eastern Arc Mountains, using geo-referenced and digitized historical land cover maps (dated 1908, 1923, 1949 and 2000). Our time series from this biodiversity hotspot shows that forest and savanna area both declined, by 74% (2.802million ha) and 10% (2.902million ha), respectively, between 1908 and 2000. This vegetation was replaced by a fivefold increase in cropland, from 1.202million ha to 6.702million ha. This LULCC implies a committed release of 0.902Pg02C (95% CI: 0.4–1.5) across the watershed for the same period, equivalent to 0.302Mg02C02ha61102yr611. This is at least threefold higher than previous estimates from global models for the same study area. We then used the LULCC data from before and after protected area creation, as well as from areas where no protection was established, to analyse the effectiveness of legal protection on land cover change despite the underlying spatial variation in protected areas. We found that, between 1949 and 2000, forest expanded within legally protected areas, resulting in carbon uptake of 4.8 (3.8–5.7) Mg02C02ha611, compared to a committed loss of 11.9 (7.2–16.6) Mg02C02ha611 within areas lacking such protection. Furthermore, for nine protected areas where LULCC data are available prior to and following establishment, we show that protection reduces deforestation rates by 150% relative to unprotected portions of the watershed. Our results highlight that considerable LULCC occurred prior to the satellite era, thus other data sources are required to better understand long-term land cover trends in the tropics. |
